一、FISH技术在污水生物除磷脱氮研究中的应用（论文文献综述）
郭媛[1]（2021）在《铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理》文中认为与活性污泥（Activated sludge,AS）相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有沉降性能优良、生物富集量高和抗冲击负荷能力强等优势特征,因此,AGS技术被誉为一项经济效益突出、具有良好发展前景的新型污水生物法处理技术。然而,该工艺在处理低有机负荷生活污水时存在系统启动周期长、长期运行易失稳和脱氮除磷效能不足等应用瓶颈。针对上述技术难题,本研究提出将铁电解作用耦合于AGS系统,一方面利用电刺激对微生物表面特性、迁移行为和生化活性等的积极影响,另一方面借助阳极电解缓慢溶铁的过程提高元素铁在AGS系统的利用效能,以期形成协同的强化效果,为攻克上述技术难题提供一条简便易行的解决方案。此外,本研究深入解析了铁电解作用下污泥内部各组分随颗粒化过程的变化情况,以及污泥完全颗粒化后其内部的功能微生物和功能基因等,旨在建立“铁电解作用—响应规律—生态功能”三者之间的级联作用关系,助推AGS技术在生活污水处理领域的工程化应用与理论发展。提出了一种耦合铁电解作用强化AGS形成的新方法,培养出一种形成速度快、颗粒结构稳定和多路径脱氮除磷的原位沉积铁矿型AGS。在常用于培养AGS的序批间歇式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）中,安装了一对由活性铁阳极和惰性钛阴极组成的电极单元,成功构建了一种耦合铁电解作用的AGS系统,并基于颗粒化速率和污染物去除效能的评估,重点优化了铁电解单元的作用方式和施加电压。结果表明,在交替式缺氧/好氧（AN/O＿SBR）的周期运行模式下,施加1.0～1.5 V的恒定电压于缺氧阶段,在低有机负荷（1.35 kg COD/（m3?d））进水条件下该耦合系统可以20 d内完成启动、60 d后稳定运行,培养出的AGS具有沉降性能好、比重大和微生物活性高等优势特点。这种AGS内部沉积有铁系矿物,该无机组分不仅增强了颗粒结构的稳定性,而且构造了交联互通的孔隙结构,有利于细菌生长所需基质以及代谢产物的传输,有效克服了传统自凝聚形成的AGS结构稳定性差的固有劣势。此外,在1.5 V铁电解作用下完全颗粒化后的耦合系统对于实际的生活污水也具有优良的污染物处理效能,与无铁电解作用的对照组相比COD、TN和TP的去除率分别提高了4.0%、27.3%和39.9%,且系统出水中碳氮磷的浓度均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。探究了铁电解作用下污泥内部无机矿物、微生物和胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）三种组分随颗粒化过程的协同演变规律,阐明了基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机理。结果表明:在好氧污泥的颗粒化过程中,污泥内部的无机矿物由无定型的铁氧化物逐渐转变为结晶型的磷酸铁系矿物;污泥EPS中C-（C/H）形式的C会被部分氧化为含氧的C结构（C-OH、C=O和O-C=O）,赋予EPS络合金属阳离子的性能;污泥中的微生物群落结构也发生了明显的演替,逐渐富集生长与EPS分泌和氮磷污染物去除相关的功能微生物。基于此,推断并验证了颗粒化各阶段发挥主要作用的组分类型及其影响机制,即:EPS在原位沉积铁矿型AGS的形成初期发挥重要作用,一方面通过粘附作用滞留下微小絮体,另一方面经氧化而具备络合特性,为Fe2+、Fe3+和Ca2+等金属离子卷入污泥基质提供前提条件;在颗粒化的增长期,颗粒内无定型铁氧化物的赋存明显改善了污泥的沉降性能,有利于滞留更多生物质于反应器中进一步生长和颗粒化;当污泥完全颗粒化后,颗粒内部的主要无机组分为结晶型磷酸铁系矿物,其与污泥内的微生物和EPS协同作用维持着颗粒结构的稳定。揭示了本研究培养的原位沉积铁矿型AGS多路径协同脱氮除磷的去污机制。结果表明:对于1.5 V铁电解作用下形成的原位沉积铁矿型AGS,其适中的污泥粒径（1.7 mm）和铁含量（30 mg/g SS）为铁营养型和不同需氧类型细菌的生长和繁殖提供了适宜的溶氧微环境和铁需求量。与无铁电解作用下形成的AGS相比,原位沉积铁矿型AGS内部被检出存在多种类型的反硝化菌,异养、自养和混养反硝化菌在该污泥所有反硝化菌中的相对比例分别为74.5%、10.3%和15.2%,且这三类反硝化菌在整个微生物群落组成中的总丰度高达42%。通过颗粒污泥的离体摇瓶实验,进一步证明了原位沉积铁矿型AGS内部存在依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径,该路径与其他脱氮路径共同作用下,赋予了耦合铁电解作用的AGS系统优良的TN去除效能。此外,该AGS中与铁和氮代谢相关的细菌可以通过相关功能基因的管控,严格控制元素Fe在细胞质内的积累量,并将Fe2+与NO3--N的反应场所限定于细胞周质层中。基于原位沉积铁矿型AGS中磷元素的赋存形态分析,推断并验证了在耦合铁电解作用的AGS系统中高效的TP去除效能归因于生物化学协同除磷,主要包括三种路径,分别为聚磷菌主导的生物除磷,阳极溶出的铁离子（Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ））与PO43-共沉淀的化学除磷,以及AGS内部富含的铁氧化物对PO43-的吸附除磷。
徐建宇[2]（2020）在《深圳市水质净化厂活性污泥菌群结构动态变化特征及其影响因素的研究》文中提出活性污泥法是目前应用最广泛的城镇生活污水处理技术,其中的微生物菌群结构与污水处理效果密切相关,对活性污泥菌群结构及其动态变化规律与影响因素的解析是学界研究的热点,对重要功能菌群及关键功能基因的研究尤为重要。其中氮循环相关功能微生物作为活性污泥中主要功能菌群之一,是决定污水脱氮处理效果的关键。在深圳市实施水质净化厂提标改造计划中,出水总氮排放要求控制在10 mg/L以下,这对深圳市的污水处理能力提出了更高的要求。然而,目前深圳市污水处理厂活性污泥中的菌群结构及其变化规律与影响因素仍不十分清楚,主要功能菌群如脱氮菌群的结构及相关基因的种类与变化规律尚未深入研究。因此,本研究从深圳市具有不同处理工艺的NS和FT水质净化厂好氧池中采集活性污泥样本,提取总DNA并进行宏基因组高通量测序,结合生物信息学分析手段和水质测定结果揭示活性污泥微生物菌群结构的动态变化特征和主要影响因素。其中NS水质净化厂样本采集时间从2016.07月到2018.08月,FT水质净化厂样本采集时间从2017.09月到2018.08月,每月采集一次,总计38个样本。主要研究内容包括活性污泥微生物群落结构多样性及变化规律分析;活性污泥菌群结构、环境因子以及污水处理效果间的相关性分析;不同测序手段（Illumina和Nanopore高通量测序技术）在解析活性污泥微生物菌群的差异性分析;氮循环功能菌群和相关代谢基因的筛查;以及氮循环基因数据库的构建等。研究结果表明:（1）在活性污泥微生物菌群中,少数持续性物种（如Thauera、Thiomonas、Accumulibacter等）在总菌群物种中丰度占比高,它们对于维持活性污泥系统的稳定性能具有重要意义。（2）水质净化厂活性污泥菌群存在季节性变化和演替现象,环境温度可能是影响微生物群落变化的重要因素。（3）活性污泥微生物菌群结构与环境因子、污水处理效果间存在同步、延迟和超前的相关性,微生物菌群间主要表现为同步相关性,环境因子与微生物菌群间则主要表现为非同步相关性。（4）温度和测序手段对样品在典型功能微生物菌属和氮循环相关基因水平聚类有显着性影响,且测序手段是影响物种在属分类学水平聚类的关键因素之一。本研究对活性污泥微生物群落结构及其动态变化规律与影响因素进行深度挖掘,为提高水质净化厂污水处理能力、实施提标改造计划提供理论指导。未来应利用多种技术手段对活性污泥微生物群落进行更加全面的认识与理解,以最大限度发掘活性污泥微生物组在污水处理领域的生态学与工程学价值。
赵文钊[3]（2020）在《校园污水脱氮除磷处理系统运行策略及污泥性能研究》文中认为校园污水具有水量变化大、水质及污染物负荷不稳定的特点,活性污泥的处理能力会在这种周期性的水量变化过程中产生变化,使出水水质产生波动。如何维持污水处理系统的正常稳定运行是校园污水处理系统运行的关键。然而,相较于校园污水处理站正常运行时期,假期前后水量的变化对活性污泥性能有着更大的影响。因此,探究并分析污水处理系统中活性污泥在假期前后的变化情况,并针对假期前后水量的变化提出相应的运行策略以减少活性污泥的衰减,加快假期后污泥性能的恢复,对校园污水处理站维持高效稳定的污水处理能力具有重要的意义。本文以某校园污水处理站为研究对象,对正常运行时期污水处理站的处理能力进行评价;之后提出了进入假期后污水处理站应采取的假期运行策略,即将假期期间污水处理站的（厌氧+缺氧）∶好氧时间调整为2∶1,并研究了运行该策略对活性污泥性能的影响。通过测定进出水水质指标评价污水处理站运行状况,观察活性污泥生物相评价絮体状态,测定污泥的硝化活性评价脱氮性能,测定污泥的释磷速率、吸磷速率及吸收单位乙酸的释磷量评价除磷性能,利用FISH技术对污泥中的微生物群落结构进行测定和分析,综合测定分析结果得到如下主要结论:（1）该校园污水处理系统运行稳定,出水水质可稳定达到国家一级A标准。系统中的活性污泥拥有良好的除磷能力,释磷吸磷活性分别为20 mgP·gVSS-1·h-1和15 mgP·gVSS-1·h-1,聚磷菌占总菌的份额达25%。同时测得活性污泥中AOB活性为2.5 mgNH4+-N·gVSS-1·h-1,NOB活性为0.8 mgNO2--N·gVSS-1·h-1。（2）假期水量仅为正常运行期间水量的5%-10%,采用假期运行策略可使活性污泥以较小速率进行衰减,尽可能避免系统中的功能微生物活性和数量大幅度减小。期间污泥浓度由4500 mg·L-1下降至3200 mg·L-1,污泥的释磷吸磷活性降至5 mgP·gVSS-1·h-1和2 mgP·gVSS-1·h-1,分别为假期策略调整前的20%与13.3%;AOB与NOB活性降至0.55 mgN·gVSS-1·h-1和0.5 mgN·g VSS-1·h-1,分别为常规策略的22%与63%。（3）对该校园污水处理站实行假期运行策略可以显着降低活性污泥中功能微生物的衰减速率,其中AOB与NOB从占比和活性两个方面减少均低于聚磷菌,即假期运行策略能够为生长缓慢的硝化菌提供一定程度的保护,减少其在假期期间的衰减。当假期结束后,污水处理站进水水量逐渐恢复,活性污泥的硝化活性可在较短时间内恢复至放假前的水平。实行假期运行策略可使硝化菌以低于聚磷菌的衰减速率进行衰减,更利于该活性污泥系统的重新启动。
何黎[4]（2019）在《侧流磷回收工艺对主流生物除磷效能的影响研究》文中进行了进一步梳理目前在污水处理过程中,出水磷负荷超标的问题频发,这使得受纳水体富营养化情况严重,但同时磷又是需要回收利用的不可再生资源。通过侧流磷回收工艺可以有效解决我国污水处理厂面临的磷负荷超标问题,实现污水中磷资源的回收利用。已有研究表明,从主流系统中过量剥离回收磷会造成整个生物除磷系统的瓦解,从而导致磷资源的可持续性回收链中断。因此为了科学有效地实现侧流磷回收工艺,有必要多方面了解侧流操作对生物除磷系统的影响,探究适用于侧流磷回收的操作条件。本课题采用厌氧/好氧交替运行SBR反应器,以实验配置污水为进水,在30d内进行厌氧富磷上清液旁引磷回收实验,每天的第二个周期作为侧流周期。在侧流过程中分别探究不同化学药剂、含氧碳源在混合碳源中所占比、碳源受限程度对生物除磷特性、磷回收潜能以及微生物菌群结构水平带来的影响,并在此基础上结合胞外聚合物（EPS）的蓄磷功能对其中的原因进行进一步分析。结果显示:短期内100%侧流,可以实现113%141%的进水磷量回收,并对COD、氨氮的去除不造成影响,同时维持系统TP的去除率在95%以上。停止侧流后TP的去除率会发生一定的波动,但后续可以快速恢复。侧流过程中EPS的分泌量会增加,但EPS中的贮磷量（EPSTP）既有可能增加也有可能减少。当C/N/P=100/20/10时EPSTP减少45.84%,当C/N/P=200/20/10时EPSTP增加35.7%。不同乙酸钠（NaAc）/葡萄糖（Glc）、C/N/P下的污泥系统受侧流操作影响增加的EPS量有所不同。当C/P≤30时,1/4周期侧流的运行模式可以有效恢复其聚磷损失,强化其生物摄磷能力,维持稳定的厌氧释磷率。侧流磷回收操作会对主流的污泥微生物系统造成冲击,导致生物菌落结构水平以及生物多样性发生变化。其中发挥主导作用的Rhodocyclaceae相对丰度会在侧流过程中下降72.12%86.07%,受侧流影响明显,停止侧流后,其所占比例恢复情况与侧流前生物群落结构水平及进水条件有关。在本次研究中C/N/P=100/20/10和NaAc/Glc=3/1时,Rhodocyclaceae的富集程度以及恢复速度最快。
谢婷[5]（2019）在《基于厌氧甲烷氧化的生物反硝化和高氯酸盐还原机制及微生物群落研究》文中进行了进一步梳理近世纪以来,水体环境中的氮素污染和高氯酸盐污染,已成为世界范围的环境问题,对人类和自然环境造成了强烈的威胁。传统污水生物处理过程往往需要投加碳源,运行成本较高,并且已经成为温室气体甲烷的重要排放源。近年新发现的反硝化型厌氧甲烷氧化微生物,能够以甲烷为碳源和电子供体同步实现甲烷资源化利用和污染物生物还原,为新型水处理技术的创新发展提供了新思路。针对水体中氮素污染和高氯酸盐污染问题,本课题围绕着厌氧甲烷氧化过程的理论研究和技术应用,展开了反硝化型厌氧甲烷氧化（DAMO）微生物的厌氧批式培养和序批式反应装置的富集培养研究,并进一步利用移动床生物膜反应器（MBBR）探索厌氧氨氧化甲烷化反硝化耦合脱氮的过程和微生物学机制。高氯酸盐的生物还原与反硝化脱氮过程有许多相似之处,然而厌氧甲烷氧化与高氯酸盐生物还原耦合的可行性研究仍然有限且存在争议。本课题在DAMO过程的研究基础上,利用膜生物膜反应器（MBfR）探索新型厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原过程,以及耦合体系的微生物群落特征及代谢机制,并针对水力停留时间和水温对膜生物膜反应器中厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原的影响进行了剖析。通过层层递进式的探索,主要得到如下研究结果:（1）以厌氧生物膜反应器的混合污泥为接种污泥进行DAMO微生物的厌氧批式培养,研究结果表明以NO3-为培养基的DAMO微生物的活性随培养时间而提高,NO3-平均还原速率增长至1.022 mgN/g VSS·d-1,DAMO培养物中存在厌氧甲烷氧化耦合硝酸盐和亚硝酸盐还原过程。DAMO微生物比生长速率与底物NO3-浓度的关系符合莫诺方程;NO3-的最大比去除速率qm a x为10.08mgN/g VSS·d-1,半饱和系数Ks为12.88 mgN/L。然而,以NO2-为培养基的DAMO微生物对NO2-平均还原速率随培养时间降低至0.81 mgN/g VSS﹒d-1。无甲烷供给的厌氧培养对照实验证实,CH4作为碳源和电子供体对于DAMO微生物实现生物脱氮十分关键。微生物群落主要由甲烷氧化菌如甲烷杆菌属（Methylobacter）、嗜甲基菌属（Methyloversatilis）以及反硝化细菌Denitratisoma和氢噬胞菌属（Hydrogenophaga）组成,以NO3-为培养基的DAMO微生物群落中含有更多甲烷氧化菌和甲基营养菌。实验分析结果表明,不同电子受体对DAMO微生物的活性和微生物群落结构的影响很大,NO3-为培养基更适合DAMO微生物的长期培养和厌氧甲烷氧化古菌的诱导繁殖,而较高浓度的NO2-对DAMO微生物活性存在一定的抑制作用。（2）利用序批式反应装置在反应阶段连续供应充足的甲烷气体为唯一的碳源和电子供体,以CH4和NO3-为基质,在20℃常温下也能实现厌氧甲烷氧化耦合反硝化脱氮,NO3-的总平均还原速率达到2.59 mgN/g·VSS·d-1以上,DAMO微生物活性明显高于厌氧批式培养。反应装置中检测到NO2-在反应过程中的积累;当NO3-浓度降低至10 mgN/L以下时,积累的NO2-开始发生还原转化,序批式反应装置中同时存在厌氧甲烷氧化耦合硝酸盐还原和亚硝酸盐还原的过程。荧光原位杂交技术分析结果进一步证实,DAMO培养物中明显存在DAMO古菌和大量DAMO细菌。微生物群落主要由反硝化细菌、甲烷氧化菌、甲基营养菌和古菌组成,主要包括Denitratisoma、甲基孢囊菌属（Methylocystis）、嗜甲基菌属（Methylotenera）和古菌的甲烷杆菌属（Methanobacterium）。（3）采用MBBR反应器以含Anammox微生物的悬浮填料以及DAMO培养物为接种污泥,NH4+和NO3-为主要培养基,CH为唯一碳源和电子供体,成功实现厌氧氨氧化甲烷化反硝化脱氮。NO3-的还原速率达到83.66 mgN/L·d-1,NH4+的氧化速率达到62.67 mgN/L·d-1,反应器内无NO2-积累;Anammox细菌对NO2-的消耗占据NO2-总转化率的比例达到74%以上。荧光原位杂交技术分析结果确认,MBBR反应器中显着存在DAMO古菌和大量Anammox细菌、DAMO细菌和甲烷氧化菌的共存生长,是MBBR反应器通过厌氧氨氧化甲烷化反硝化实现污水脱氮的关键微生物种群。高通量测序分析结果表明,MBBR反应器微生物群落的优势关键微生物为厌氧氨氧化细菌（Candidatus Scalindua）、甲烷氧化菌（Methylobacter和Methylomonas）、非甲烷的甲基营养菌（Methylotenera和Hyphomicrobium）以及反硝化细菌（Denitratisoma和Rhodocyclaceaeunclassified）。（4）在反硝化型厌氧甲烷氧化过程耦合脱氮的研究基础上,以甲烷为唯一外源碳源和电子供体且高氯酸盐（ClO4-）为单一电子受体,利用MBfR反应器研究厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐生物还原的可行性。实验结果表明,MBfR反应器在厌氧条件下能够实现甲烷氧化实现高氯酸盐的生物还原。当ClO4-浓度为5-10 mg/L时,MBfR反应器对ClO4-的去除效率达到100%,并保持稳定运行。利用实时荧光定量PCR技术分析得知,高氯酸盐生物还原的关键功能酶pcrA和nirS的基因的丰度,以及厌氧甲烷氧化的关键功能酶基因mcrA和pMMO的丰度,随着反应器进水高氯酸盐浓度的提高而同步增长,并且两类功能酶基因的丰度变化与进水ClO4-浓度呈现线性正相关的趋势,反映出了MBfR反应器中高氯酸盐还原菌和甲烷氧化菌通过厌氧甲烷氧化与高氯酸盐的生物还原过程密切耦合的生化代谢活动。在此基础上,作者提出了MBfR中厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原过程的潜在生化代谢途径。（5）进一步考察MBfR反应器中厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐生物还原体系微生物群落的特征,实验结果表明,MBfR反应器的微生物群落的丰富度和多样性因微生物驯化和选择的缘故而稍微降低;但随时间的推移以及进水ClO4-浓度的提高而明显恢复并提高。在持续高浓度的甲烷和高氯酸盐负荷条件下,MBfR反应器形成了特定的复杂多样的生物膜微生物群落,主要包括甲烷氧化菌（甲基暖菌属Methylocaldum、甲基杆菌属Methylobacteriaceae和甲基弯曲菌属Methylosinus等）;非甲烷氧化菌的甲基营养菌（生丝微菌属Hyphomicrobium、假黄单胞菌属Pseudoxanthomonas和嗜甲基菌Methylophilus等）;典型的高氯酸盐还原菌（Azospira、Pseudomonas和Bacillus）;以及常见的反硝化菌（梭菌属Clostridium和红球菌属Rhodobacter等）。（6）HRT和水温对甲烷基质MBfR反应器生物还原高氯酸盐的性能具有明显的影响,最佳HRT可选为18h。最佳运行条件下,高氯酸盐的还原效率保持稳定为100%,关键功能酶基因nirS、prcA、mcrA和pMMO的丰度呈增长趋势,反映了厌氧甲烷氧化与高氯酸盐还原耦合过程的关键微生物的生长和富集。当反应器水温从30℃逐阶段降低至10℃时,高氯酸盐的还原效率从100%降低至66.63%;当水温恢复至30℃时,高氯酸盐的还原效率迅速恢复至98%以上。nirS、prcA和mcrA基因丰度随水温的降低而明显减少,表明高氯酸盐还原菌、反硝化细菌和厌氧甲烷氧化微生物的生长繁殖受到了水温降低的限制。高通量测序分析表明,MBfR反应器中关键微生物物种仍然占据优势地位,这是反应器在低温仍能实现高氯酸盐还原的关键原因。
杨国靖[6]（2018）在《PFOA在好氧颗粒污泥系统中的行为机制及其影响研究》文中指出近年来,随着各类新型污染物大量产生和出现,城市生活污水和工业废水中的有毒化合物对污水处理厂产生了较大的负面影响。全氟辛酸（Perfluorooctanoic acid,PFOA）是水体中广泛存在的典型全氟化合物（Perfluorinated compounds,PFCs）之一,因其具有环境持久性、难降解性、生物蓄积性、内分泌干扰性和其它生物毒性而成为环境领域的研究热点之一,目前普遍认为污水处理厂是全氟化合物的重要来源和归趋。好氧颗粒污泥是微生物在特定条件下彼此缠绕而成的聚集体,不仅对毒性有机物表现出较好的耐受能力,而且其内部丰富的微生物种类具有不同的代谢途径,为难降解污染物的逐级降解提供了可能。然而至今,有关PFOA在好氧颗粒污泥系统的去除效能、环境行为及其对系统性能影响的研究均未见报道。鉴于此,本文首先考察了污水中PFOA对好氧颗粒污泥形成的影响;随后探究了PFOA在好氧颗粒污泥系统中的去除效能、环境行为及其与颗粒污泥间的相互作用机制;最后在上述研究的基础上,较为深入系统地研究了不同浓度PFOA对颗粒污泥系统性能的影响及相关机理、微生物菌群结构的变化及其与除污性能的内在联系,从而为含全氟类有机污染物的污水得到有效处理提供必要的理论依据和参考借鉴。已取得的主要研究结果包括:（1）PFOA存在会减缓好氧污泥的颗粒化进程,试验组R1（42 d）较对照组R0（28 d）实现完全颗粒化的时间推迟了14 d;PFOA存在下形成的颗粒污泥粒径较小、尺寸分布不均匀,污泥的生物活性及沉降性均有所下降;颗粒化过程污泥胞外蛋白（PN）含量和蛋白质/多糖（PN/PS）比值均显着增大,并与污泥表面特性指标呈正相关,表明本研究中PN在促进污泥聚集及颗粒形成过程起主要作用;污泥颗粒形成有利于改善反应器对有毒物质的耐受能力,PFOA的存在会延缓好氧污泥颗粒化过程各项性能的提升和稳定;PFOA存在会造成所形成颗粒污泥的菌群组成结构发生变化,整体上会减缓促进颗粒污泥形成并维持结构稳定以及脱氮除磷相关功能菌群的富集生长。（2）不同浓度（0.1、0.5、1.0 mg/L）PFOA进入好氧颗粒污泥系统后,通过水相和泥相中PFOA质量平衡计算表明,系统对各浓度PFOA的去除率均在35%左右,但好氧颗粒污泥对PFOA基本无生物降解作用,其在水相中的去除主要通过吸附作用完成;FITR红外光谱和XPS光电子能谱分析显示,参与吸附的基团主要包括EPS中羟基、蛋白质中的酰胺类、多糖类和含磷基团,吸附PFOA后的颗粒污泥C元素含量下降0.3%,N元素含量升高1.61%,O元素含量下降2.28%,F元素仍保持有机形态未变,高辨析能谱进一步表明含碳基团（―C―C、―C―O、―C=O、―COOH）和含氮基团（―NH2、―NH4+）均参与了对PFOA的吸附作用;吸附动力学和热力学特性显示,好氧颗粒污泥较普通絮状污泥对PFOA具有更好的吸附性能,平衡吸附量（0.14 mg/g）和初始吸附速率（0.06 mg/min）分别是普通絮状污泥的2倍和6倍,好氧颗粒污泥对PFOA的吸附以不均匀的多层吸附为主,同时存在一定静电吸附作用。（3）研究了不同浓度PFOA（0、0.1、0.5和1.0 mg/L）暴露对颗粒污泥系统性能的影响。结果表明,PFOA暴露会使颗粒污泥絮凝性和沉降性变差,进而导致系统出水ESS和污泥SVI升高,升高幅度与PFOA胁迫浓度的高低呈正相关;颗粒污泥的外观和微观形态同步出现变化,外观应激表现为长出白色毛绒状物质,微观表现为生物相种类减少,内部孔隙变大形成空洞,细胞轮廓模糊不清;长期暴露于PFOA环境下,颗粒污泥中总EPS、LB-EPS和TB-EPS含量均随着PFOA浓度的增加逐渐升高,其中位于外层的LB-EPS增幅明显高于内层TB-EPS的增幅,与此同时,不同类型EPS中PN、PS含量也呈现出上述类似变化,表明PFOA存在对促进EPS的产生起重要作用;EPS样品中溶解性微生物产物的荧光强度随PFOA胁迫浓度的增加而明显淬灭,说明较高浓度PFOA对颗粒污泥微生物的代谢活性有较强的抑制作用。通过对比分析发现,相较于对照组,不同浓度PFOA暴露均会降低各反应器除污效率,下降幅度与PFOA存在浓度的高低呈正相关,其中较低浓度（0.1和0.5 mg/L）PFOA的暴露对各污染物最终去除效率影响不显着,较高浓度（1.0 mg/L）PFOA暴露各污染物的去除率均出现明显下降,特别是TN、SOP的去除率分别显着下降至80.01±2.47%、55.07±2.46%;各反应器中氮磷元素和微生物内聚物典型周期变化显示,PFOA会抑制NO2--N向NO3--N的转化,对NOB的活性抑制作用较大,进而使TN的去除率下降;PFOA暴露浓度越高,对微生物体内聚合物（PHA、糖原）的合成代谢以及聚磷菌（PAO）活性的抑制效应越为显着,最终导致除磷效果的恶化。（4）高通量测序结果表明,PFOA存在会导致好氧颗粒污泥的菌种多样性和复杂程度降低,且暴露浓度越高菌群的结构越趋于简单化。在门属水平上对各样品进一步分析发现,低浓度PFOA（0.1、0.5 mg/L）会抑制NOB及除磷相关的菌群生长,对AOB和反硝化菌群的影响不大;高浓度PFOA（1.0 mg/L）对脱氮除磷相关的各类菌群均产生了抑制作用,各菌群相对丰度下降明显,这与各反应器除污性能的宏观表象一致;发硫菌属（Thiothrix）和绿丝菌属（Chloronema）是本研究中引发污泥膨胀的主要菌种,且不同浓度的PFOA存在,引起污泥膨胀的主导菌属不同,Thiothrix在1.0 mg/L PFOA存在下的相对丰度最高（61.61%）,Chloronema在0.5 mg/L PFOA存在下的相对丰度最高（23.16%）,这表明引起R2和R3反应器污泥膨胀的主导菌属分别为Chloronema和Thiothrix;FISH的分析结果直观反映了不同浓度PFOA对各功能菌的抑制程度,同时也进一步证实了各系统脱氮除磷相关功能菌的数量变化导致了系统除污性能的下降,这与高通量测序结果相吻合。
罗大成[7]（2018）在《AO脱氮系统生物除磷及机理研究》文中进行了进一步梳理传统废水生物除磷是借助聚磷菌通过厌氧释磷和好氧过量吸磷来完成的,如能在缺氧-好氧脱氮系统实现生物除磷,则可将生物脱氮和生物除磷过程合二为一,简化处理流程,并形成新的生物除磷方法。本文采用以大分子淀粉为单一碳源的模拟废水,在缺氧-好氧条件下研究了微生物对磷的生物去除,揭示了这一新型生物除磷的微生物学机理;探明了生物脱氮环境条件下生物除磷的发生条件。该研究拓展了对生物除磷的认识,为新工艺开发奠定了基础。本研究获得如下主要结果与结论:1、在以淀粉为唯一碳源的缺氧好氧SBR实验系统中,废水中氮和磷均被脱除,但不同闲置期设置下,系统对磷的去除有所不同。在不设闲置期的SBR系统（系统S1）中,磷的去除率达到70%,整个运行周期中无释磷现象发生;当闲置时间分别设置为2小时（系统S2）和4小时（系统S3）,系统S2和S3对磷的去除率较S1有所提高、分别达到75%和90%。系统S2和S3在闲置阶段都有明显的释磷发生,这与传统生物除磷系统相似。表明不同的闲置设置下,三个系统中活性污泥除磷代谢过程有所不同。闲置时间不同的各系统中微生物种群结构也有显着差异。在无闲置系统S1污泥中,发酵类细菌为优势菌群;在有闲置时间的系统S2和S3污泥中,变形菌和拟杆菌为优势菌。菌群结构的不同决定了各系统的除磷方式不同。2、在以淀粉为唯一碳源的缺氧好氧连续流实验系统中,同样实现了水中氮和磷的有效去除。溶氧水平对连续流系统除磷效果有重要影响。好氧池溶氧为0.5mg/L时,系统的除磷率大约在75%左右,污泥沉降性良好。当好氧池溶氧为2mg/L时,系统除磷效率降低至53%,同时污泥沉降性变差,系统难以稳定运行。在缺氧好氧连续流系统污泥中,优势菌为发酵细菌和变形菌;不同溶解氧下污泥中微生物的种群结构也有明显差异,DO在0.5mg/L时部分优势发酵菌如Microbacterium lacticum,Plasticicumulans acidivorans等,在溶氧升高为2mg/L后,变为弱势菌种或者消失。3、核磁共振技术追踪分析SBR系统中含C13标记淀粉的变化表明,在缺氧段淀粉首先被水解成葡萄糖,然后被微生物摄入细胞,部分葡萄糖被发酵成乳酸后又分泌到胞外,其余部分葡萄糖被转化成糖原存储在细胞内。在外界缺乏碳源时,这部分胞内糖原又会被转化成乳酸排到胞外。4、研究认为缺氧好氧系统生物除磷中,发酵菌在缺氧条件下将糖原通过EMP途径转化成乳酸并产生ATP,发酵产生的乳酸随后被排出细胞,发酵菌利用乳酸发酵产生的能量推动聚磷合成;同时系统中还存在的传统聚磷菌在缺氧条件下将发酵菌释放的乳酸摄入胞内并转化为糖原,存储在胞内。好氧阶段,这些传统聚磷菌好氧氧化糖原产生ATP,以此能量摄入磷酸盐在胞内合成聚磷。这样就完成了整个缺氧好氧系统的除磷过程。
姚倩[8]（2018）在《生物脱氮系统中硝化菌的种群结构、功能及反应动力学研究》文中认为硝化菌作为生物脱氮系统中的关键功能菌对氮素的脱除起着决定性作用。硝化菌在活性污泥中的种群结构、功能及反应动力学是改进和优化处理工艺、提高生物脱氮效率的重要依据。然而,关于氨氧化菌（Ammonium oxidizing bacteria,AOB）及亚硝酸氧化菌（Nitrite oxidizing bacteria,NOB）在活性污泥中的数量关系及生长平衡的研究相对较少。本研究以生物脱氮系统中硝化菌的种群结构为主线,采用荧光原位杂交（Fluorescence in situ Hybridization,FISH）技术对西安市已经运行的十个具有营养物去除功能的城市污水处理系统的脱氮性能及硝化菌的种群结构进行检测,并对活性污泥中AOB和NOB的数量关系进行分析。其次,以城市污水处理厂A2/O系统活性污泥为接种污泥,通过控制反应器中亚硝酸盐浓度,培养出了以硝化螺菌属（Nitrospira）为主的活性污泥,并对Nitrospira在20℃下的动力学参数进行测定。最后,针对活性污泥中NOB数量高于AOB的现象,设计了“分步硝化-部分反硝化”及“同步硝化-部分反硝化”试验进行验证。主要结论如下:1.十个污水处理系统的检测结果表明,各系统均具有良好的硝化性能,氨氮去除率可达90%以上;平均氨氧化速率为3.25±0.52 mg NH4+-N/（gVSS·h）,亚硝酸盐氧化速率为4.49±0.49 mg NO2--N/（gVSS·h）,NOB的活性高于AOB;活性污泥中,NOB的数量明显高于AOB的数量,NOB占总微生物的份额为AOB的1.725.87倍;Nitrosomonas和Nitrospira分别为AOB和NOB的优势菌属。2.第四污水处理厂一年的检测结果表明,在全年的大部分时间内,NOB的活性均高于AOB,NOB的平均活性为AOB的1.20倍;NOB占总微生物的份额为AOB的1.252.46倍;与夏季相比,冬季AOB与NOB的活性及数量都有明显的下降。3.采用Feed-Batch的进水方式,通过控制反应器中混合液亚硝酸盐浓度小于2mg/L,成功培养出以Nitrospira为主的活性污泥。荧光原位杂交结果显示,污泥中Nitrospira份额由接种污泥的2.9±0.1%达到富集成功时的74.3±1.8%,亚硝酸盐氧化速率从3.42 mg NO2--N/（gVSS·h）增大至48.72 mg NO2--N/（gVSS·h）左右。4.Nitrospira在20℃时的基质半饱和常数及氧半饱和常数分别为0.32±0.03mg/L和1.52±0.09 mg/L,最大比增长速率为0.63±0.06 d-1,温度修正系数为1.046（1535℃）;游离氨（Free ammonium,FA）及游离亚硝酸（Free nitrite acid,FNA）对Nitrospira具有较强的抑制作用,FNA的半抑制浓度(IC50)为0.02mg/L,而FA的半抑制浓度(IC50)为0.39 mg/L。5.通过“分步硝化-部分反硝化”及“同步硝化-部分反硝化”实验证明了硝化-反硝化过程中存在亚硝酸盐循环,NOB利用部分反硝化菌产生的中间产物亚硝酸盐作为额外的基质获取能量,并进行细胞增殖,是活性污泥中NOB的数量高于AOB数量的重要原因。
王亚超[9]（2017）在《SBR除磷系统启动、运行期微生物群落结构变化以及SBR与A2/O工艺微生物群落结构比较分析》文中认为脱氮、除磷是当前控制水体富营养化的重点。为了深入探讨生物脱氮、除磷系统生物脱氮、除磷机理,基于16sRNA高通量测序手段,深入探究EBPR启动、运行过程中微生物种群结构的变化以及对A2/O脱氮除磷工艺和A/O-SBR除磷工艺中微生物群落结构差异性和脱氮、除磷微生物丰度变化情况进行全面的分析。深入探讨反应器启动期微生物种群结构的变化和其对反应器脱氮、除磷效果的影响。这对以后探讨A2/O脱氮除磷工艺和A/O-SBR除磷工艺机理的研究有很大的参考价值。1.利用16sRNA高通量测序手段深入探究了SBR启动及运行过程中微生物种群结构的变化。根据测序结果,共获得20个门级、150个属级微生物。微生物多样性分析结果显示,在SBR除磷系统中主要菌门为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、绿菌门（Chlorobi）、酸杆菌们（Acidobacteria）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、疣微菌门（Verrucomicrobia）8个菌门,这8个门的细菌总数占微生物总数的95.00%以上。属级微生物中主要的优势菌属为索式菌属（Thauera）和脱氮单胞菌属（Dechloromonas）其相对丰度分别为8.00%和5.00%。系统中的的聚磷微生物有Candidatus accumulibacter、不动杆菌属（Acinetobacter）、假单胞菌属（Pseudomonas）、噬纤维菌科（Cytophagaceae）、浮霉菌属（Planctomyces）、芽单孢菌属（Gemmatimonas）、脱氮单胞菌属（Dechloromonas）等,其中Candidatus accumulibacter为主要除磷微生物。2.利用16sRNA高通量测序手段对A2/O脱氮除磷工艺和A/O-SBR除磷工艺中微生物群落结构和脱氮、除磷微生物丰度变化情况进行全面的分析。微生物多样性分析结果显示,在两个系统中主要菌门为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）3个菌门,这3个门的细菌总数占微生物总数的80%左右。在属级水平上,A2/O工艺的优势微生物为脱氮单胞菌属（Dechloromonas）,丰度为10.20%。在SBR工艺中,陶厄氏菌属（Thauera）为优势菌属,其丰度为7.90%。Candidatus accumulibacter是SBR好氧除磷系统中的主要除磷微生物,其相对丰度为2.80%。脱氮单胞菌属（Dechloromonas）、陶厄氏菌属（Thauera）为A2/O工艺中主要脱氮微生物,Candidatus accumulibacter为其代表性的除磷微生物,其丰度分别为10.20%、3.70%、0.50%。
尹疆[10]（2016）在《SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟》文中研究说明为研究高负荷、低碳源消耗、低氧需求与低污泥产率的城镇污水同步脱氮除磷工艺和方法,本研究结合复合生物反应器和反硝化除磷的最新研究进展,以单级序批式复合反应器（Sequencing batch hybrid reactor,SBHR）为研究对象,试验研究了反应器的快速启动、反硝化聚磷菌的富集,结合荧光原位杂交（Fluorescent in situ hybridization,FISH）技术、反向传播人工神经网络（Back propagation artificial neural network,BP-ANN）、16S rDNA高通量测序技术、以及计算流体动力学（Computation fluid dynamics,CFD）技术等,进一步研究了 SBHR反应器反硝化脱氮除磷机理、底物对氮磷去除的影响、微生物群落特征、并模拟了系统运行过程和反应器内流态,为SBHR反应器的实用化提供支持。在20～25℃、pH值为6.5～8,搅拌转速为80 r/min条件下,通过30d厌氧/缺氧/短时好氧模式的培养运行和30 d厌氧/好氧/缺氧模式的强化运行,可快速完成反硝化脱氮除磷复合微生物系统的培养与富集。SBHR系统呈现良好的脱氮除磷效果,COD、NH4+-N、TP的去除率分别达到90%、96%、90%以上。采用FISH分析发现,随着培养驯化的完成,系统中聚磷菌成为优势菌种。复合微生物培养与驯化后,研究了 SBHR系统对COD、氮和磷的转化与降解特征。单周期分析发现,周期内58.3%的COD在厌氧释磷时消耗,34.3%在好氧阶段被去除;39.2%的TN在厌氧阶段去除,50.4%的TN在好氧阶段与TP同步通过反硝化除磷过程去除。对SBHR系统运行优化后稳定运行3个月,COD、TN和TP去除效果良好,平均去除率分别达94.7%、90.7%和95.8%。借助BP-ANN模拟预测SBHR反应器的运行,结果表明,模型预测与实际值吻合度良好,全部测试样本的绝对平均误差在3.35%以下,能有效应用于SBHR反应器出水水质预测管理。权重分析发现,进水C/P对COD、TN和TP浓度的权重贡献最大,当进水C/P为31～44时SBHR系统脱氮除磷效果最佳。进一步试验验证表明,SBHR系统的最佳进水C/P应为30～45,C/N维持在10～15较好。采用16S rDNA高通量测序技术,系统分析了反应器内复合污泥的微生物多样性。结果表明,生物膜上的生物丰度略高于悬浮污泥。在细菌门水平上,变形杆菌门（Proteobateria）所占比例最高,分别占悬浮污泥和生物膜的75.2%和60.5%。由纲水平细菌群落组成可以发现,反应器系统内涵盖了变形菌门的全部5个纲:Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria、Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria和 Epsilonproteobacteria,其中Betaproteobacteria和Gammaproteobacteria占比最高,Betaproteobacteria在悬浮污泥和生物膜系统中占比分别在63.3%和40.5%左右。目级别的菌群分布较均匀,主导菌为Rhodocyclale、Burkholderiales和Xanthomonadales。悬浮污泥中的主导菌属为Rhodoferax、Dechloromonas和Pseudomonas,分别占14.0%、12.6%、10.1%。生物膜中的主导菌属为Rhodoferax、Flavobacterium、Propionivibrio和Thauera,分别占 15.4%、12.2%、10.2%、10.1%。SBHR 系统中的Rhodoferax、Dechloromonas、Pseudomonas和Propionivibrio均具有反硝化脱氮除磷能力,反硝化除磷菌为系统内优势菌群。利用FLUENT软件对SBHR系统内不同转速下的流态进行了 CFD模拟,发现剪切力在反应器内分布不均匀,主要集中在搅拌桨处。进一步对反应器内气液两相流场进行三维模拟,建立气液两相流的CFD模型,模拟不同曝气量时反应器中的气液两相流态分布。模拟显示,好氧运行时SBHR系统中存在气相分布不均的情况,反应器内存在厌氧区或缺氧区,反应器中的氧浓度差异可能对反硝化脱氮除磷产生积极作用;在缺氧运行时,由于曝气量减小,搅拌剪切力使气相分布较为均匀,反应器内呈现均匀的缺氧环境,有利于反硝化脱氮除磷的进行。系统内三维流态模拟显示反应器构造及运行模式共同对系统的反硝化除磷产生积极影响,CFD模拟可为反应器的应用提供参考。
二、FISH技术在污水生物除磷脱氮研究中的应用（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、FISH技术在污水生物除磷脱氮研究中的应用（论文提纲范文）
（1）铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的理化特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的氮磷去除机制 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术的应用现状与发展瓶颈 |
| 1.3 铁电解及其在生物法污水处理系统的应用研究 |
| 1.3.1 铁电解作用的基本原理 |
| 1.3.2 铁电解应用于活性污泥系统的研究现状 |
| 1.3.3 铁电解应用于人工湿地系统的研究现状 |
| 1.3.4 电/铁在颗粒污泥形成中的调控作用 |
| 1.4 AGS技术中亟待解决的科学问题与本研究课题的提出 |
| 1.4.1 AGS技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.4.2 本论文研究课题的提出 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作运行 |
| 2.1.1 反应器装置的搭建 |
| 2.1.2 实验设计与反应器的操作运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定 |
| 2.3.2 EPS的分级提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 污泥内无机组分分析 |
| 2.3.5 颗粒污泥的形态与结构分析 |
| 2.4 机理验证性实验 |
| 2.4.1 活性污泥的铁氧化物调理实验 |
| 2.4.2 颗粒污泥的离体摇瓶实验 |
| 2.5 分子生物学实验 |
| 2.5.1 微生物多样性测序与分析 |
| 2.5.2 应用FISH技术原位检测功能菌群 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 耦合铁电解作用的AGS系统构建与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁电解对AGS形成的强化作用 |
| 3.2.1 反应器运行效能分析 |
| 3.2.2 污泥中EPS组分的层级研究 |
| 3.2.3 成熟AGS的形态与结构特征 |
| 3.2.4 微生物群落结构解析 |
| 3.2.5 强化AGS形成的作用机制 |
| 3.3 强化氮磷去除的耦合系统构建与运行 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 典型周期内污染物转化 |
| 3.3.3 AGS的形成及其物化特性分析 |
| 3.4 系统优化运行及其处理实际生活污水的效能 |
| 3.4.1 施加电压对污泥颗粒化过程的影响 |
| 3.4.2 施加电压对污染物去除效果的影响 |
| 3.4.3 耦合系统对实际生活污水的处理效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铁电解作用下原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 耦合铁电解与其它强化策略相比的优势分析 |
| 4.3 颗粒化过程中污泥内部各组分的变化规律 |
| 4.3.1 污泥内无机矿物组分的转变 |
| 4.3.2 污泥内EPS络合特性的变化 |
| 4.3.3 污泥内微生物群落结构的演替 |
| 4.4 原位沉积铁矿型AGS的微观形态与结构特征 |
| 4.4.1 微观形态与结构观察 |
| 4.4.2 EPS含量和组分分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构解析 |
| 4.5 基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 原位沉积铁矿型AGS的脱氮除磷机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同粒径AGS中微生物群落的分布特征 |
| 5.2.1 微生物与EPS的空间分布规律 |
| 5.2.2 细菌迁移与聚集特性分析 |
| 5.2.3 AGS中功能菌群的分布特征 |
| 5.3 细菌群落结构的演替及其环境因子 |
| 5.4 原位沉积铁矿型AGS的氮代谢机制 |
| 5.4.1 氮代谢相关的功能微生物与脱氮路径分析 |
| 5.4.2 依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径的验证 |
| 5.4.3 铁电解作用下功能基因的响应与脱氮机制解析 |
| 5.5 AGS中磷元素的赋存形态及其除磷机理 |
| 5.5.1 磷在AGS中的赋存形态分析 |
| 5.5.2 铁电解作用对生物除磷的影响 |
| 5.5.3 AGS的生物化学协同除磷机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）深圳市水质净化厂活性污泥菌群结构动态变化特征及其影响因素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 水环境污染现状 |
| 1.2 城镇污水处理技术 |
| 1.3 城镇污水处理提标改造 |
| 1.4 宏基因组学在微生物群落分析中的应用 |
| 1.5 主要研究内容和方案 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 活性污泥法概述 |
| 2.2 活性污泥菌群研究概述 |
| 2.3 活性污泥中特定功能微生物菌群 |
| 2.3.1 氨氧化菌 |
| 2.3.2 硝化菌 |
| 2.3.3 反硝化菌 |
| 2.3.4 聚磷菌 |
| 2.3.5 聚糖菌 |
| 2.4 活性污泥菌群结构的影响因素研究 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 深圳市水质净化厂活性污泥菌群结构相关性研究和动态变化机制探索 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 样品采集和样品信息 |
| 3.2.2 DNA提取及宏基因组测序 |
| 3.2.3 活性污泥中微生物群落多样性及统计学分析 |
| 3.2.4 网络可视化分析 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 活性污泥菌群结构概况 |
| 3.3.2 活性污泥微生物菌群季节性动态变化分析 |
| 3.3.3 环境因子、污水处理效果与微生物菌群间的相关性分析 |
| 3.3.4 微生物菌群分类及相关性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 对不同高通量测序技术解析活性污泥菌群结构的差异性分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 样品采集与处理 |
| 4.2.2 样品核酸提取、检测、测序 |
| 4.2.3 宏基因组Illumina高通量测序 |
| 4.2.4 宏基因组Nanopore高通量测序 |
| 4.2.5 宏基因测序分析流程 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 Illumina与 Nanopore宏基因测序数据比较 |
| 4.3.2 活性污泥微生物群落结构多样性分析 |
| 4.3.3 活性污泥菌群结构差异性分析 |
| 4.3.4 活性污泥典型功能微生物菌属差异性分析 |
| 4.3.5 氮循环相关功能基因差异性分析 |
| 4.3.6 构建氮循环微生物及相关功能基因库 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（3）校园污水脱氮除磷处理系统运行策略及污泥性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 校园污水处理现状及其特殊性 |
| 1.1.1 校园污水处理的特殊性 |
| 1.1.2 国内现状 |
| 1.1.3 国外现状 |
| 1.2 污水脱氮除磷技术 |
| 1.2.1 生物脱氮技术原理 |
| 1.2.2 生物除磷技术原理 |
| 1.3 常用污水处理工艺 |
| 1.3.1 城镇污水处理工艺 |
| 1.3.2 校园污水处理工艺 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 某校园污水处理站简介 |
| 2.1.1 校园污水处理站规模 |
| 2.1.2 校园污水处理站生物处理工艺 |
| 2.1.3 污水水质及处理目标 |
| 2.2 水质指标分析 |
| 2.2.1 硝化活性测定 |
| 2.2.2 聚磷释磷活性测定 |
| 2.2.3 荧光原位杂交 |
| 3.结果与讨论 |
| 3.1 污水处理站工艺运行状况评价 |
| 3.1.1 进水水量 |
| 3.1.2 工艺稳定运行阶段进出水水质 |
| 3.1.3 活性污泥性能指标及生物相 |
| 3.1.4 活性污泥微生物群落结构分析 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 假期运行策略对校园污水处理站活性污泥的影响 |
| 3.2.1 假期运行策略 |
| 3.2.2 水量水质变化 |
| 3.2.3 污泥性能及生物种群变化 |
| 3.2.4 活性污泥微生物群落结构分析 |
| 3.2.5 关于衰减速率的讨论 |
| 3.2.6 小结 |
| 4.结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士阶段发表论文 |
（4）侧流磷回收工艺对主流生物除磷效能的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 自然界中的磷 |
| 1.1.2 水体环境中的磷 |
| 1.1.3 磷资源危机 |
| 1.2 污水中磷的去除方法 |
| 1.2.1 生物法除磷 |
| 1.2.2 化学药剂辅助除磷 |
| 1.2.3 侧流工艺辅助除磷 |
| 1.3 侧流磷回收工艺的研究现状 |
| 1.4 EPS对生物除磷系统的影响 |
| 1.4.1 EPS的概述 |
| 1.4.2 EPS对污泥絮体特性的影响 |
| 1.4.3 EPS对生物除磷的影响 |
| 1.5 生物除磷系统的生物学研究 |
| 1.5.1 PAOs群落组成结构研究进展 |
| 1.5.2 分子生物学技术的发展 |
| 1.6 课题的目的、意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的和意义 |
| 1.6.3 主要研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置及运行方式 |
| 2.2 实验配水及污泥驯化 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 污泥驯化 |
| 2.3 检测项目及分析方法 |
| 2.3.1 常规指标项目及检测方法 |
| 2.3.2 其他指标检测项目及方法 |
| 2.3.3 微生物群落结构检测手段以方法 |
| 2.4 侧流磷回收药剂的比选 |
| 2.4.1 铝盐的磷回收效率 |
| 2.4.2 铁盐的磷回收效率 |
| 第3章 化学药剂对主流工艺生物除磷效能的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 系统出水水质性能分析 |
| 3.2.1 COD去除效能 |
| 3.2.2 TP去除效能 |
| 3.3 系统动态过程EPS演变分析 |
| 3.4 系统活性污泥特性分析 |
| 3.4.1 污泥沉降性 |
| 3.4.2 污泥絮体结构 |
| 3.5 系统磷资源时空变化特征分析 |
| 3.5.1 时间特征变化 |
| 3.5.2 空间特征变化 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 投加含氧碳源对主流工艺生物除磷效能的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 系统出水水质性能分析 |
| 4.2.1 COD去除效能 |
| 4.2.2 TP去除效能 |
| 4.2.3 NH_4~+去除效能 |
| 4.3 系统动态过程EPS演变分析 |
| 4.4 系统活性污泥性能分析 |
| 4.5 系统磷资源时空变化特征分析 |
| 4.5.1 时间特征变化 |
| 4.5.2 空间特征变化 |
| 4.6 微生物群落识别与分析 |
| 4.6.1 微生物多样性 |
| 4.6.2 微生物群落结构 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 碳源受限程度对主流工艺生物除磷效能的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 系统出水水质性能分析 |
| 5.2.1 COD去除效能 |
| 5.2.2 TP去除效能 |
| 5.2.3 NH_4~+去除效能 |
| 5.3 系统动态过程EPS演变分析 |
| 5.4 系统活性污泥性能分析 |
| 5.5 系统磷资源时空变化特征分析 |
| 5.5.1 时间特征变化 |
| 5.5.2 空间特征变化 |
| 5.6 微生物群落识别与分析 |
| 5.6.1 微生物多样性 |
| 5.6.2 微生物群落结构 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）基于厌氧甲烷氧化的生物反硝化和高氯酸盐还原机制及微生物群落研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景和意义 |
| 1.1.1 水体氮素污染 |
| 1.1.2 水体高氯酸盐污染 |
| 1.1.3 甲烷的资源化利用 |
| 1.2 生物脱氮 |
| 1.2.1 传统生物脱氮 |
| 1.2.2 异养反硝化脱氮 |
| 1.2.3 自养反硝化脱氮 |
| 1.2.4 厌氧氨氧化脱氮 |
| 1.3 高氯酸盐污染水体的修复 |
| 1.3.1 高氯酸盐污染水体的修复技术 |
| 1.3.2 高氯酸盐的生物还原 |
| 1.3.3 高氯酸盐污染水体的生物处理工艺 |
| 1.4 厌氧甲烷氧化 |
| 1.4.1 厌氧甲烷氧化的研究进展 |
| 1.4.2 反硝化型厌氧甲烷氧化 |
| 1.4.3 反硝化型厌氧甲烷氧化微生物 |
| 1.4.4 反硝化型厌氧甲烷氧化的发生机制 |
| 1.4.5 厌氧甲烷氧化与其他生化过程的耦合 |
| 1.4.6 厌氧甲烷氧化过程的应用研究 |
| 1.5 课题研究目标和内容 |
| 第2章 反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的批式培养 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 接种污泥与培养基 |
| 2.2.2 批式培养装置及微生物接种与培养 |
| 2.2.3 化学分析项目及方法 |
| 2.2.4 反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的活性测试 |
| 2.2.5 微生物染色与显微形态观察 |
| 2.2.6 16S rRNA基因测序和分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 批式培养瓶中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的脱氮性能 |
| 2.3.2 批式培养瓶中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的活性 |
| 2.3.3 反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的形态观察 |
| 2.3.4 批式培养瓶中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物群落的特征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 序批式反应装置中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的富集培养 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 序批式反应装置及运行 |
| 3.2.2 接种污泥和污水水质 |
| 3.2.3 化学分析项目及方法 |
| 3.2.4 反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的活性测试 |
| 3.2.5 荧光原位杂交技术 |
| 3.2.6 16S rRNA基因测序分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 序批式反应装置中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的脱氮性能 |
| 3.3.2 序批式反应装置中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的活性测试 |
| 3.3.3 基于荧光原位杂交技术的关键微生物种群分析 |
| 3.3.4 序批式反应装置中反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的群落特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 移动床生物膜反应器中的厌氧氨氧化甲烷化反硝化耦合脱氮的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 移动床生物膜反应器 |
| 4.2.2 接种污泥和污水水质 |
| 4.2.3 反应器启动及运行 |
| 4.2.4 化学分析项目及方法 |
| 4.2.5 批式实验测试 |
| 4.2.6 荧光原位杂交技术 |
| 4.2.7 16S rRNA基因测序分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 MBBR反应器的启动及序批式运行的脱氮性能 |
| 4.3.2 MBBR反应器以连续流模式长期运行的脱氮性能 |
| 4.3.3 厌氧氨氧化甲烷化反硝化微生物的批式实验测试 |
| 4.3.4 FISH分析MBBR反应器的关键微生物种群 |
| 4.3.5 MBBR中厌氧氨氧化甲烷化反硝化共培养微生物的群落特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 膜生物膜反应器中厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原的过程研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 膜生物膜反应器 |
| 5.2.2 接种污泥和污水水质 |
| 5.2.3 反应器启动及运行 |
| 5.2.4 常规化学分析与计算 |
| 5.2.5 扫描电子显微镜观察 |
| 5.2.6 实时荧光定量PCR |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 MBfR反应器启动及挂膜 |
| 5.3.2 MBfR反应器中甲烷驱动的高氯酸盐生物还原 |
| 5.3.3 MBfR反应器中甲烷作为电子供体和碳源的关键作用 |
| 5.3.4 进水高氯酸盐浓度变化对甲烷基质MBfR反应器效能的影响 |
| 5.3.5 厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原体系中功能基因的丰度 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原的微生物群落特征及代谢机制 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 反应器装置及运行方法 |
| 6.2.2 接种污泥和污水水质 |
| 6.2.3 生物膜取样和DNA提取与PCR分析 |
| 6.2.4 16S rRNA基因测序和分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 MBfR反应器中的微生物群落的多样性 |
| 6.3.2 MBfR反应器中的微生物群落的结构特征 |
| 6.3.3 主要的关键微生物种群 |
| 6.3.4 潜在的微生物代谢机制 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 水力停留时间和水温对厌氧甲烷氧化耦合高氯酸盐还原的影响 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验材料与方法 |
| 7.2.1 反应器装置 |
| 7.2.2 反应器的运行 |
| 7.2.3 化学分析项目及方法 |
| 7.2.4 实时荧光定量PCR |
| 7.2.5 16S rRNA基因测序和分析 |
| 7.3 分析和讨论 |
| 7.3.1 水力停留时间对甲烷基质MBfR去除高氯酸盐的影响 |
| 7.3.2 水温对甲烷基质MBfR去除高氯酸盐的影响 |
| 7.3.3 关键功能酶基因的丰度变化规律 |
| 7.3.4 微生物群落组成结构的演变 |
| 7.3.5 关键微生物种群的变化 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读博士学位期间所发表的学术论文目录 |
| 附录 B 攻读博士学位期间申请的专利 |
| 附录 C 攻读博士学位期间主持和参与的科研项目 |
| 致谢 |
（6）PFOA在好氧颗粒污泥系统中的行为机制及其影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境介质中全氟化合物的污染现状 |
| 1.1.1 PFOA的性质、来源及环境暴露水平 |
| 1.1.2 PFOA的生物累积性和毒性 |
| 1.1.3 PFOA污染控制技术研究进展 |
| 1.2 好氧颗粒污泥的特性、形成机制及影响因素 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥特性 |
| 1.2.2 好氧污泥颗粒化途径及机制 |
| 1.2.3 好氧污泥颗粒化的影响因素 |
| 1.3 好氧颗粒污泥处理各类废水的研究现状 |
| 1.3.1 好氧颗粒污泥在废水脱氮除磷中的应用 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥处理含重金属废水的研究 |
| 1.3.3 好氧颗粒污泥处理含酚废水的研究 |
| 1.3.4 好氧颗粒污泥对新型有机污染废水的处理研究 |
| 1.4 本课题研究目的与主要内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 本论文主要研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 污水中PFOA对好氧颗粒污泥培养的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 反应器运行方式 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PFOA存在对好氧污泥颗粒化过程基本特性的影响 |
| 2.3.2 PFOA 存在对好氧污泥颗粒化过程 EPS 产生的影响 |
| 2.3.3 PFOA胁迫对颗粒化过程系统除污效能影响分析 |
| 2.3.4 PFOA对颗粒污泥培养过程微生物群落结构的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 PFOA在好氧颗粒污泥系统中的去除及行为机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 批式反应装置及试验用水 |
| 3.2.2 接种污泥及性质 |
| 3.2.3 批式研究 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PFOA在好氧颗粒污泥系统中的环境行为及去除效果 |
| 3.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.3.3 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.3.4 颗粒污泥对PFOA的吸附动力学 |
| 3.3.5 颗粒污泥对PFOA的吸附热力学 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PFOA对好氧颗粒污泥系统性能的影响及机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 接种污泥与运行方式 |
| 4.2.3 不同浓度PFOA长期暴露的批式研究 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同浓度PFOA对好氧颗粒污泥基本特性的影响 |
| 4.3.2 不同浓度PFOA对颗粒污泥系统除污性能的影响 |
| 4.3.3 不同浓度PFOA对脱氮除磷过程的影响 |
| 4.3.4 不同浓度PFOA对微生物内聚物合成代谢的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 PFOA长期暴露下好氧颗粒污泥微生物群落分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验装置 |
| 5.2.2 反应器运行方式 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同浓度PFOA长期暴露后各反应器的脱氮除磷效果 |
| 5.3.2 好氧颗粒污泥菌群结构及演变分析 |
| 5.3.3 PFOA长期暴露对各功能菌数量的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读博士学位期间发表的学术论文目录 |
| 附录B 攻读博士学位期间授权和申请的发明专利 |
| 附录C 攻读博士学位期间主持和参与的科研项目 |
（7）AO脱氮系统生物除磷及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体磷污染及防治 |
| 1.2 传统生物脱氮除磷技术研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮除磷机理 |
| 1.2.2 传统生物脱氮除磷工艺 |
| 1.3 反硝化除磷技术研究现状 |
| 1.3.2 反硝化除磷工艺 |
| 1.3.3 生物除磷系统中的聚磷菌与聚糖菌 |
| 1.3.4 生物除磷的生化过程 |
| 1.4 影响生物除磷的因素 |
| 1.5 分子生物学检测技术在废水生物处理中的应用 |
| 1.5.1 PCR-DGGE技术在活性污泥系统微生物处理中的应用 |
| 1.5.2 FISH技术在活性污泥系统微生物处理中的应用 |
| 1.6 核磁共振技术在生物代谢过程中的应用 |
| 1.7 课题研究的目的意义及主要内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验装置及运行参数 |
| 2.2 试验废水水质 |
| 2.3 主要仪器和分析检测方法 |
| 2.3.1 主要仪器设备 |
| 2.3.2 水质检测指标及方法 |
| 2.3.3 污泥性能的检测指标及方法 |
| 2.4 微生物相分析方法 |
| 2.5 分子生物学分析方法 |
| 2.5.1 聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE) |
| 2.5.2 荧光原位杂交(FISH) |
| 2.6 核磁共振测定方法 |
| 2.6.1 ~(13)C核磁共振测定方法 |
| 2.6.2 ~1H核磁共振测定方法 |
| 3 缺氧好氧SBR生物除磷的建立及闲置厌氧环境的影响研究 |
| 3.1 SBR系统的启动及磷的去除 |
| 3.3 闲置厌氧环境对系统除磷的影响 |
| 3.4 硝酸盐含量对系统除磷的影响 |
| 3.5 COD浓度对系统除磷的影响 |
| 3.6 EPS与磷的去除 |
| 3.7 其他环境因素对系统除磷的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 缺氧好氧连续流系统的生物除磷研究 |
| 4.1 连续流AO脱氮系统对磷的去除 |
| 4.2 低溶氧条件下系统除磷效果 |
| 4.3 氮的物料平衡和反硝化聚磷在连续流系统中的作用分析 |
| 4.4 缺氧好氧停留时间对系统去除效果的影响 |
| 4.5 不同温度对系统去除效果的影响 |
| 4.6 活性污泥沉降性能变化 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 缺氧好氧生物脱氮除磷系统微生物种群结构解析 |
| 5.1 生物脱氮除磷SBR系统微生物种群结构 |
| 5.1.1 SBR系统的状态 |
| 5.1.2 SBR系统中除磷污泥样品的选择与数据预处理 |
| 5.1.3 SBR系统污泥菌群结构比较 |
| 5.2 连续流系统中微生物种群结构解析 |
| 5.2.1 连续流系统微生物的多样性 |
| 5.2.2 连续流系统优势菌群分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 缺氧好氧条件下生物除磷的代谢机理分析 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 缺氧好氧SBR系统中磷的去除 |
| 6.3 SBR系统典型周期内各参数变化 |
| 6.4 SBR系统中淀粉代谢中间产物的分析 |
| 6.5 发酵菌在缺氧好氧SBR系统中的作用分析 |
| 6.6 缺氧好氧SBR系统除磷机理分析 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读博士学位期间所发表的学术论文目录 |
（8）生物脱氮系统中硝化菌的种群结构、功能及反应动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物脱氮理论及技术 |
| 1.1.1 生物脱氮理论 |
| 1.1.2 生物脱氮技术及应用 |
| 1.2 活性污泥中硝化菌的种群结构 |
| 1.2.1 硝化菌的种群结构 |
| 1.2.2 影响硝化菌种群结构的环境因素 |
| 1.3 活性污泥中AOB与NOB的数量关系 |
| 1.3.1 AOB与NOB的数量关系 |
| 1.3.2 硝化菌数量比差异的原因 |
| 1.4 课题来源、研究意义及内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题研究意义及内容 |
| 参考文献 |
| 2 生物脱氮系统中硝化菌的种群结构 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 污水处理厂及样品采集 |
| 2.2.2 分析项目及方法 |
| 2.3 试验结果与分析 |
| 2.3.1 污水处理厂运行效果 |
| 2.3.2 活性污泥形态及硝化菌在活性污泥絮体中的分布 |
| 2.3.3 硝化菌活性及种群结构 |
| 2.3.4 W6污水处理系统中硝化菌的份额及活性 |
| 2.3.5 AOB与NOB的数量关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 3 活性污泥中Nitrospira的富集及基质反应动力学 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置与运行 |
| 3.2.2 进水方式 |
| 3.2.3 试验用水及接种污泥 |
| 3.2.4 分析项目及方法 |
| 3.3 试验结果与分析 |
| 3.3.1 典型周期内反应器运行情况 |
| 3.3.2 反应器长期运行情况 |
| 3.3.3 硝化速率 |
| 3.3.4 富集前后活性污泥种群结构变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 4 Nitrospira的动力学参数研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 污泥来源 |
| 4.2.2 试验装置与方法 |
| 4.2.3 动力学参数 |
| 4.3 试验结果与分析 |
| 4.3.1 温度对亚硝酸盐氧化速率的影响 |
| 4.3.2 Nitrospira的基质半饱和常数KS及氧半饱和常数KO |
| 4.3.3 Nitrospira的最大比增长速率 |
| 4.3.4 FA对Nitrospira活性的影响 |
| 4.3.5 FNA对Nitrospira活性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 5 硝化-反硝化过程中的亚硝酸盐循环 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 污泥来源及试验用水 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 硝化活性测定 |
| 5.2.4 部分反硝化活性测定 |
| 5.2.5 微生物种群结构检测 |
| 5.3 试验结果与分析 |
| 5.3.1 Nitrospira反应器(R1)运行情况 |
| 5.3.2 部分反硝化反应器(R2)运行情况 |
| 5.3.3 分步硝化-部分反硝化试验 |
| 5.3.4 同步硝化-部分反硝化试验 |
| 5.3.5 硝化-反硝化过程中的亚硝酸盐循环模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 在读期间发表学术论文和参与的课题 |
（9）SBR除磷系统启动、运行期微生物群落结构变化以及SBR与A2/O工艺微生物群落结构比较分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1 水体富营养化 |
| 1.1.1 什么是水体的富营养化 |
| 1.1.2 水体富营养化现状、危害及防治 |
| 1.2 除磷技术 |
| 1.2.1 化学除磷 |
| 1.2.2 生物除磷 |
| 1.2.3 常见的生物除磷工艺 |
| 1.2.4 生物除磷的影响因素 |
| 1.3 常见的除磷微生物 |
| 1.4 分子生物学技术与DNA测序技术的发展 |
| 1.4.1 分子生物学技术的发展 |
| 1.4.2 DNA测序技术的发展 |
| 1.5 本课题研究的目的意义及主要内容 |
| 1.5.1 本研究的目的及意义 |
| 1.5.2 本研究的主要内容 |
| 2. 实验材料和方法 |
| 2.1 实验装置及进水水质 |
| 2.1.1 SBR反应器简介 |
| 2.1.2 A~2/O反应器简介 |
| 2.2 常用的实验仪器及水质分析方法 |
| 2.2.1 常用的实验仪器 |
| 2.2.2 常用水质分析方法 |
| 2.3 分子生物学技术 |
| 2.3.1 荧光原位杂交技术（FISH）步骤 |
| 2.3.2 16sRNA测序技术分析步骤 |
| 3. SBR反应器的启动和运行微生物群落结构的变化 |
| 3.1 SBR反应器的启动及聚磷污泥的驯化 |
| 3.2 SBR反应器启动过程反应器的运行状况 |
| 3.3 反应器启动过程中各项参数变化 |
| 3.4 高通量测序分析SBR启动及运行期微生物群落结构的变化 |
| 3.4.1 微生物群落多样性分析 |
| 3.4.2 微生物群落结果差异情况分析 |
| 3.4.3 EBPR中生物群落结构演替规律分析 |
| 3.5 结论 |
| 4.A~2/O和SBR系统中微生物群落结构比较分析 |
| 4.1 泥样的采集 |
| 4.2 A~2/O和SBR系统中微生物群落结构比较分析 |
| 4.2.1 微生物群落多样性分析 |
| 4.2.2 门级及纲级水平上微生物的比较分析 |
| 4.2.3 属级水平上微生物差异性 |
| 4.2.4 脱氮微生物和聚磷微生物的差异性分析 |
| 4.3 结论 |
| 5. 实验结论及建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 引言 |
| 1.1. 生物脱氮除磷机理 |
| 1.1.1. 氮在污水中的存在形态及其去除机理 |
| 1.1.2. 磷在污水中的存在形态及其去除机理 |
| 1.2. 生物脱氮除磷理论研究进展 |
| 1.2.1. 反硝化除磷脱氮理论 |
| 1.2.2. 反硝化聚磷微生物 |
| 1.3. 反硝化脱氮除磷工艺 |
| 1.3.1. 单污泥SBR及其改进工艺 |
| 1.3.2. 好氧颗粒污泥工艺 |
| 1.3.3. A~2N工艺与其改进工艺 |
| 1.3.4. Dephanox工艺 |
| 1.4. 复合生物反应器 |
| 1.4.1. 国外复合生物反应器研究 |
| 1.4.2. 国内复合生物反应器研究 |
| 1.5. 数学模拟技术在污水处理工程中的应用 |
| 1.6. 课题的提出 |
| 1.7. 论文的主要内容 |
| 2. SBHR反硝化除磷系统的建立 |
| 2.1. 试验材料与方法 |
| 2.1.1. 试验用水 |
| 2.1.2. 接种污泥 |
| 2.2. 试验装置 |
| 2.3. 分析项目与方法 |
| 2.3.1. 水样的处理和保存 |
| 2.3.2. 主要仪器和设备 |
| 2.3.3. 水质检测方法 |
| 2.3.4. FISH技术操作步骤 |
| 2.4. SBHR反应器的快速启动 |
| 2.4.1. 复合微生物体系的培养与挂膜 |
| 2.4.2. SBHR强化反硝化除磷 |
| 2.4.3. 悬浮污泥沉降性能 |
| 2.5. 单个运行周期内同步脱氮除磷特性 |
| 2.5.1. 厌氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.5.2. 好氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.5.3. 缺氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.6. SBHR稳定运行 |
| 2.6.1. 稳定运行工况 |
| 2.6.2. 稳定运行阶段SBHR的脱氮除磷效果 |
| 2.7. 不同运行时期聚磷菌与聚糖菌的FISH分析 |
| 2.8. 本章小结 |
| 3. SBHR系统人工神经网络建模及影响因子研究 |
| 3.1. 基于人工神经网络的SBHR系统研究 |
| 3.1.1. 人工神经网络原理与算法 |
| 3.1.2. BP-ANN的运行参数 |
| 3.1.3. BP-ANN建模样本 |
| 3.1.4. 样本组仿真 |
| 3.1.5. SBHR系统的BP-ANN仿真 |
| 3.1.6. 基于BP-ANN训练结果的权重分析 |
| 3.2. C/N和C/P对SBHR系统强化脱氮除磷的影响 |
| 3.2.1. 试验设计 |
| 3.2.2. 试验方法 |
| 3.2.3. 进水C/N对SBHR系统脱氮除磷性能的影响 |
| 3.2.4. 进水C/P对SBHR系统脱氮除磷性能的影响 |
| 3.3. SBHR系统与相似系统的比较 |
| 3.4. 本章小结 |
| 4. SBHR系统的菌群结构 |
| 4.1. 材料与方法 |
| 4.1.1. 污泥样品 |
| 4.1.2. 试剂和仪器 |
| 4.2. 16S rDNA高通量测序分析 |
| 4.2.1. 基因组提取 |
| 4.2.2. PCR扩增 |
| 4.2.3. 第二轮扩增 |
| 4.2.4. 定量混合 |
| 4.3. 微生物群落结构分析 |
| 4.3.1. 门分类级别上的主导菌群 |
| 4.3.2. 基于MEGAN的微生物分类分析 |
| 4.3.3. 纲水平的微生物群落组成 |
| 4.3.4. 目分类级别上的主导菌群 |
| 4.3.5. 属水平的微生物群落组成 |
| 4.4. 基于genus水平的微生物进化树分析 |
| 4.5. 本章小结 |
| 5. 基于CFD的SBHR系统流体力学模拟 |
| 5.1. CFD求解过程 |
| 5.2. SBHR系统计算几何模型的建立 |
| 5.2.1. SBHR网格划分 |
| 5.2.2. SBHR系统桨叶处理方式 |
| 5.2.3. 搅拌转速对剪切速率影响的模拟 |
| 5.3. SBHR系统气-液搅拌两相流模拟 |
| 5.3.1. 好氧阶段的CFD模拟 |
| 5.3.2. 缺氧阶段的CFD模拟 |
| 5.4. 本章小结 |
| 6. 结论与研究展望 |
| 6.1. 结论 |
| 6.2. 创新点 |
| 6.3. 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
四、FISH技术在污水生物除磷脱氮研究中的应用（论文参考文献）
- [1]铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理[D]. 郭媛. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]深圳市水质净化厂活性污泥菌群结构动态变化特征及其影响因素的研究[D]. 徐建宇. 深圳大学, 2020(10)
- [3]校园污水脱氮除磷处理系统运行策略及污泥性能研究[D]. 赵文钊. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [4]侧流磷回收工艺对主流生物除磷效能的影响研究[D]. 何黎. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [5]基于厌氧甲烷氧化的生物反硝化和高氯酸盐还原机制及微生物群落研究[D]. 谢婷. 湖南大学, 2019(07)
- [6]PFOA在好氧颗粒污泥系统中的行为机制及其影响研究[D]. 杨国靖. 湖南大学, 2018(06)
- [7]AO脱氮系统生物除磷及机理研究[D]. 罗大成. 西安建筑科技大学, 2018(06)
- [8]生物脱氮系统中硝化菌的种群结构、功能及反应动力学研究[D]. 姚倩. 西安建筑科技大学, 2018(06)
- [9]SBR除磷系统启动、运行期微生物群落结构变化以及SBR与A2/O工艺微生物群落结构比较分析[D]. 王亚超. 西安建筑科技大学, 2017(07)
- [10]SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟[D]. 尹疆. 北京林业大学, 2016(04)